Biorremediação8

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UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO 
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL 
E AMBIENTAL 
Área de Concentração: Infraestrutura e Meio Ambiente 
 
 
 
Jaqueline Bonatto 
 
 
 
BIOAUMENTAÇÃO IN SITU EM SOLO RESIDUAL DE 
BASALTO CONTAMINADO COM BIODIESEL 
 
 
 
 
 
 
Passo Fundo 
2013 
 
 
JAQUELINE BONATTO 
 
 
 
 
 
 
BIOAUMENTAÇÃO IN SITU EM SOLO RESIDUAL DE 
BASALTO CONTAMINADO COM BIODIESEL 
 
 
Orientador: Prof. Dr. Antônio Thomé. 
Coorientadora: Profª. Drª. Luciane Maria Colla 
 
 
Defesa apresentada ao Programa de Pós-Graduação 
em Engenharia Civil e Ambiental da Faculdade de 
Engenharia e Arquitetura da Universidade de Passo 
Fundo, como requisito a obtenção do título de 
Mestre em Engenharia. 
 
 
 
 
 
Passo Fundo 
2013 
 
JAQUELINE BONATTO 
 
 
 
BIOAUMENTAÇÃO IN SITU EM SOLO RESIDUAL DE 
BASALTO CONTAMINADO COM BIODIESEL 
 
 
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação 
em Engenharia Civil e Ambiental para obtenção do grau 
de Mestre em Engenharia na Faculdade de Engenharia e 
Arquitetura da Universidade de Passo Fundo na Área de 
concentração Infraestrutura e Meio Ambiente. 
 
 
 
Data de Aprovação: Passo Fundo, 15 de março de 2013. 
 
 
Doutor Antonio Thomé 
Orientador 
 
Doutora Luciane Maria Colla 
Coorientadora 
 
Doutor Manoel de Melo Maia Nobre 
Universidade Federal de Alagoas – UFAL 
 
Doutor Nilo Cesar Consoli 
Universidade Federal do Rio Grande do Sul- UFRGS 
 
Doutor Pedro Domingos Marques Prietto 
Universidade de Passo Fundo – UPF 
 
Doutora Evanisa Fátima Reginato Quevedo Melo 
Universidade de Passo Fundo – UPF 
 
 
Passo Fundo 
2012 
 
AGRADECIMENTOS 
 
 
 
Primeiramente, agradeço à Deus pela sua iluminação e conforto até mesmo nos momentos 
mais difíceis; 
Aos meus pais, pelo apoio nos estudos, pelo incentivo e carinho incondicional, meu muito 
obrigada; 
Agradeço aos meus irmãos, que sempre me deram força e apoio; 
Ao meu namorado, pela paciência, atenção e carinho; 
Um agradecimento especial, ao meu orientador Prof. Dr. Antonio Thomé pelo incentivo, 
empenho, e pela sabedoria dedicada. 
A professora Dr. Luciane Colla pela coorientação e auxilio. 
À equipe do Laboratório de Geotecnia Ambiental, pela amizade, ajuda e contribuição na 
realização deste trabalho, principalmente aos amigos Amilton e Letícia. 
Agradeço o apoio financeiro obtido da CAPES e PRONEX/FAPERGS, pelo auxilio 
financeiro da bolsa de pesquisa e na compra de equipamentos e materiais para realização da 
pesquisa. 
E à todos aqueles que participaram de forma direta ou indireta para que eu alcançasse esse 
objetivo. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 “A possibilidade de realizarmos um sonho é o 
que torna a vida interessante.” 
 
Paulo Coelho 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
RESUMO 
 
A contaminação dos solos e das águas subterrâneas com hidrocarbonetos de petróleo tem sido 
alvo de preocupação em todo o mundo, nessas últimas décadas. Os vazamentos de tanques e 
os derrames acidentais em rodovias são as principais causas de contaminação do solo. O 
contato dessas substâncias com o meio oferece risco tanto a saúde humana quanto ao meio 
ambiente. Objetivou-se avaliar a degradação de biodiesel em solo através da técnica de 
bioaumentação in situ. A pesquisa seguiu os seguintes passos: projeto e montagem do 
equipamento, ensaio piloto, analise de degradação quantitativa de óleos e graxas, e qualitativa 
das cadeias carbônicas, através da cromatografia gasosa. Foi avaliada a influência da umidade 
e pH nos três raios e seis profundidades, e realizada a contagem microbiana pelo método 
NMP. Para a realização dos ensaios de biorremediação, foram moldadas amostras de solo 
indeformadas retiradas a uma profundidade média de 1,20 m com formato cilíndrico de 300 
mm de altura e 300 mm de diâmetro. Os corpos de prova foram contaminados com biodiesel e 
analisados nos períodos de 0, 15, 30 e 60 dias. Os corpos de prova foram mantidos a 
temperatura controlada a 24°C. A dispersão do bioaumento ocorreu de forma homogênea nos 
corpos de prova e a extração do contaminante foi de aproximadamente 60% em 60 dias. O 
equipamento montado se mostrou de excelente aplicabilidade para aplicação da técnica de 
bioaumentação in situ. 
 
 
Palavras-chaves: hidrocarbonetos, degradação, microrganismos. 
 
 
 
 
ABSTRACT 
 
 
Contamination of soil and groundwater by petroleum hydrocarbons has been subject of 
concern throughout the world in recent decades. The tank leaks and accidental spills on 
highways are the main causes of soil contamination. The contact of these substances with the 
medium provides both human health risk for the environment. This research aims to evaluate 
will evaluate the degradation of biodiesel in soil using the technique of in situ 
bioaugmentation. The study involved the following steps: designing and assembling the 
equipment, test pilot, will be analyzed quantitatively, by analyzing oil and grease, and 
qualitatively, the degradation of carbon chains by gas chromatography, and, moreover, will be 
evaluated influence of moisture and pH in the three spoke and six depths, and performed the 
microbial count by NMP. To test of bioremediation, soil samples were molded no 
deformation removed to an average depth of 1.20 m with cylindrical shape of 300 mm height 
and 300 mm in diameter. The analyzes were evaluated in five determined times 0, 15, 30, 60 
and 90 days of contamination. The CP were maintained at laboratory temperature. The 
dispersion of bioaugmentation occurred homogeneously in CP, and extraction of the 
contaminant was approximately 60% in 60 days. The assembled equipment mounted proved 
of great importance. Satisfactory results indicated good application of the technique of in situ 
bioaugmentation. 
 
Keywords: hydrocarbons, degradation, microorganisms. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
LISTA DE FIGURAS 
 
Figura 01. Diferentes fases presentes nas zonas insaturada e saturada ................................... 19 
Figura 02. Reação global da transesterificação. ....................................................................... 20 
Figura 03. Hidrólise de um éster catalisado por lipases ou esterases. ...................................... 37 
Figura 04. Fluxograma da pesquisa. ......................................................................................... 43 
Figura 05. Mapa de situação e localização da Área de Estudo................................................. 45 
Figura 06. Local de coleta do solo. ........................................................................................... 46 
Figura 07. Esquema do sistema completo de bioaumentação. ................................................. 48 
Figura 09. Detalhe da haste de injeção. .................................................................................... 50 
Figura 10. Equipamento piloto montado. ................................................................................. 51 
Figura 11. Vista geral da haste de injeção. ............................................................................... 52 
Figura 12. Vista do furo da haste de injeção ............................................................................ 52 
Figura 13. Compactação do solo. ............................................................................................. 53 
Figura 14. Corpo de prova finalizado. ...................................................................................... 54 
Figura 15. Bloco de solo indeformado. .................................................................................... 55 
Figura 16. Moldagem dos corpos de prova. ............................................................................. 55 
Figura 17. Corpos de prova montados. ..................................................................................... 56 
Figura 18. Contaminaçãodos corpos de prova. ....................................................................... 57 
Figura 19. Bactéria selecionada Bacillus megaterium.............................................................. 58 
Figura 20. Bactéria selecionada Bacillus pumilus. ................................................................... 59 
Figura 21. Corpo de prova deformado com pressão injetada de 300 kPa. ............................... 63 
Figura 22. Corpo de prova de 75 kPa. ...................................................................................... 64 
Figura 23. Corpo de prova exumado – 75 kPa. ........................................................................ 65 
Figura 24. Umidade do corpo de prova de 75 kPa. .................................................................. 65 
Figura 25. Dados da pressão de injeção durante o experimento com aplicação da pressão de 
300 KPa. ................................................................................................................................... 67 
Figura 26. Vista externa do corpo de prova injeção de pressão de 75 kPa. ............................. 67 
Figura 27. Vista interna do corpo de prova com pressão de injeção de 75 kPa. ...................... 68 
Figura 28. Variação das umidades entre as camadas do corpo de prova com pressão de 75 
kPa. ........................................................................................................................................... 69 
Figura 29. Corpo de prova com pressão aplicada de 25 kPa. ................................................... 70 
Figura 30. Área de abrangência da pressão aplicada de 75 kPa no corpo de prova 
indeformado. ............................................................................................................................. 71 
Figura 31. Área de abrangência do corpo de prova indeformado com pressão aplicada de 100 
kPa. ........................................................................................................................................... 72 
Figura 32. Exumação do CP indeformado com pressão injetada de 100 kPa. ......................... 73 
Figura 33. Variação da umidade ao longo da profundidade do corpo de prova, nos três raios 
estudados para o tempo inicial.................................................................................................. 74 
Figura 34. Variação da umidade ao longo da profundidade do corpo de prova, nos três raios 
estudados para o tempo de 15 dias. .......................................................................................... 75 
Figura 35. Variação da umidade ao longo da profundidade do corpo de prova, nos três raios 
estudados para o tempo de 30 dias. .......................................................................................... 76 
Figura 36. Variação da umidade ao longo da profundidade do corpo de prova, nos três raios 
estudados para o tempo de 60 dias. .......................................................................................... 76 
Figura 37. Variação do pH ao longo da profundidade e nos diferentes raios no tempo inicial.
 .................................................................................................................................................. 77 
Figura 38. Variação do pH ao longo da profundidade e nos diferentes raios no tempo 15 dias.
 .................................................................................................................................................. 78 
Figura 39. Variação do pH ao longo da profundidade e nos diferentes raios no tempo inicial 
de 30 dias. ................................................................................................................................. 78 
Figura 40. Variação do pH ao longo da profundidade e nos diferentes raios no tempo de 60 
dias. ........................................................................................................................................... 79 
Figura 41. Variação do NMP/g de solo ao longo da profundidade e nos diferentes raios no 
tempo de 0 dias. ........................................................................................................................ 81 
Figura 42. Variação do NMP/g de solo ao longo da profundidade e nos diferentes raios no 
tempo de 15 dias. ...................................................................................................................... 82 
Figura 43. Variação do NMP/g de solo ao longo da profundidade e nos diferentes raios no 
tempo de 30 dias. ...................................................................................................................... 83 
Figura 44. Variação do NMP/g de solo ao longo da profundidade e nos diferentes raios no 
tempo de 60 dias. ...................................................................................................................... 83 
A Figura 45 mostra o comportamento dos microrganismos durante o tempo de experimento.
 .................................................................................................................................................. 84 
Figura 45. Log NMP/g de solo nos diferentes tempos estudados. ........................................... 84 
Figura 46. Óleos e Graxas do contaminante ao longo da profundidade e nos diferentes raios 
para o tempo inicial. ................................................................................................................. 85 
Figura 47. Óleos e Graxas do contaminante ao longo da profundidade e nos diferentes raios 
para o tempo de 15 dias. ........................................................................................................... 86 
Figura 48. Óleos e Graxas do contaminante ao longo da profundidade e nos diferentes raios 
para o tempo de 30 dias. ........................................................................................................... 87 
Figura 49. Óleos e Graxas do contaminante ao longo da profundidade e nos diferentes raios 
para o tempo de 60 dias. ........................................................................................................... 87 
Figura 50. Interação entre as variáveis estudadas em relação aos Óleos e Graxas extraídos nos 
tempos. ...................................................................................................................................... 95 
Figura 51. Gráfico dos efeitos principais para óleos e graxas. ................................................. 95 
Figura 51. Interação entre as variáveis estudadas em relação a umidade nos tempos estudados.
 .................................................................................................................................................. 97 
Figura 53. Interação entre as variáveis estudadas em relação ao pH nos tempos estudados.... 98 
SUMÁRIO 
 
1. INTRODUÇÃO .................................................................................................................... 13 
1.1 PROBLEMA DE PESQUISA ......................................................................................... 14 
1.2 JUSTIFICATIVA ............................................................................................................ 15 
1.3 OBJETIVO GERAL ....................................................................................................... 17 
1.4 OBJETIVOS ESPECÍFICOS .......................................................................................... 17 
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ............................................................................................. 18 
2.1 POLUIÇÃO DE SOLOS POR HIDROCARBONETOS................................................ 18 
2.2 BIODIESEL .................................................................................................................... 20 
2.3 BIORREMEDIAÇÃO .....................................................................................................22 
2.3.1 Fatores que interferem no processo de biorremediação ............................................ 24 
2.3.1.1 Nutrientes ........................................................................................................... 24 
2.3.1.2 Umidade ............................................................................................................. 25 
2.3.1.3 pH ....................................................................................................................... 26 
2.3.1.4 Temperatura ........................................................................................................ 27 
2.3.2 Técnicas de biorremediação ...................................................................................... 27 
2.3.2.1 Atenuação natural monitorada ............................................................................ 27 
2.3.2.2 Bioestimulação ................................................................................................... 28 
2.3.2.3 Bioventilação ...................................................................................................... 31 
2.3.2.4 Bioaumentação ................................................................................................... 32 
2.4 MICRORGANISMOS DEGRADADORES DE HIDROCARBONETOS .................... 34 
2.4.1 Processo de degradação do contaminante pelos microrganismos............................. 36 
2.5 JET GROUTING – TÉCNICA DE TRATAMENTO DE SOLOS ................................ 38 
2.5.1 Parâmetros de execução do Jet Grouting.................................................................. 39 
2.5.1.1 Velocidade de rotação da vara ............................................................................ 39 
2.5.1.2 Velocidade de subida .......................................................................................... 39 
2.5.1.3 Composição da calda .......................................................................................... 41 
2.5.1.4 Pressão do fluido aglutinante .............................................................................. 41 
2.5.1.5 Caudal ................................................................................................................. 42 
3 MÉTODO DA PESQUISA ................................................................................................... 43 
3.1 Etapas da pesquisa ........................................................................................................... 43 
3.1.2 Planejamento experimental ....................................................................................... 44 
3.2 LOCAL DE ESTUDO .................................................................................................... 45 
3.3 SOLO .............................................................................................................................. 46 
3.4 PROJETO DO SISTEMA DE INJEÇÃO ....................................................................... 47 
3.4.1 Montagem do equipamento....................................................................................... 50 
3.5 MONTAGEM DO EXPERIMENTO ............................................................................. 53 
3.5.1 Montagem dos corpos de prova deformados ............................................................ 53 
3.5.2 Montagem dos corpos de prova indeformados ......................................................... 54 
3.5.3 Contaminação do solo ............................................................................................... 56 
3.6 COLETA DAS AMOSTRAS ......................................................................................... 57 
3.7 PREPARO DO BIOAUMENTO .................................................................................... 58 
3.7.1 Seleção das bactérias para bioaumentação ............................................................... 58 
3.7.2 Preparo do inóculo (bioaumentação) ........................................................................ 59 
3.8 DETERMINAÇÕES ANÁLITICAS .............................................................................. 59 
3.8.1 Óleos e Graxas .......................................................................................................... 60 
3.8.3 Determinação da Umidade ........................................................................................ 60 
3.8.4 Contagem dos microrganismos ................................................................................. 61 
3.8.5 Determinação do pH ................................................................................................. 61 
4.1 Realização dos ensaios pilotos ..................................................................................... 62 
5. RESULTADOS ................................................................................................................... 74 
5.1 Umidade e pH.................................................................................................................. 74 
5.2 Contagem dos microrganismos ....................................................................................... 79 
5.3 Óleos e Graxas ................................................................................................................ 85 
6. ANÁLISE ESTATÍSTICA ................................................................................................... 94 
6.1 Óleos e graxas ................................................................................................................. 94 
6.2 Umidade .......................................................................................................................... 96 
6.3 pH .................................................................................................................................... 97 
7. DISCUSSÃO DOS RESULTADOS .................................................................................... 99 
8. CONSIDERAÇÕES FINAIS ............................................................................................. 101 
9. RECOMENDAÇÕES PARA TRABALHOS FUTUROS ................................................. 102 
REFERÊNCIAS ..................................................................................................................... 103 
 
13 
 
1. INTRODUÇÃO 
 
 
A contaminação dos solos e das águas subterrâneas com hidrocarbonetos de petróleo 
tem sido objeto de preocupação nas últimas décadas. Os pequenos e contínuos vazamentos 
favorecidos pelo envelhecimento dos tanques de estocagem, os derramamentos durante a 
operação de transferência de produtos; as falhas estruturais dos tanques ou a instalação 
inadequada são consideradas as principais fontes de contaminação dos solos e águas 
subterrâneas, e o contato destas substâncias com o meio físico podem afetar diretamente a 
população, oferecendo riscos à segurança das pessoas e dos ecossistemas. 
Diante deste cenário, muitas pesquisas estão sendo realizadas na intenção de promover 
a remediação destas áreas contaminadas por hidrocarbonetos. Já existem diversas tecnologias 
de remediação para a remoção direta dos contaminantes, assim como para o aumento do 
potencial de biodegradação destes poluentes em áreas contaminadas. 
A bioaumentação é a introdução de microrganismos em ambientes exógenos para 
acelerar a biorremediação devido o aumento da população bacteriana. 
A biorremediação de hidrocarbonetos derivados de petróleo é uma forma eficaz, 
econômica e ambientalmente correta, sendo considerada um método viável para o tratamento 
de hidrocarbonetos de petróleo em solos contaminados (ALEXANDER, 1999). 
A eficiência da biorremediação é uma função da capacidade dos microrganismos 
degradarem os compostos xenobióticos presentes no solo. Portanto, aumentar a capacidade 
dos microrganismos degradadarem, utilizando a técnica de bioaumentação para promover a 
atividade dos microrganismosdegradadores ou melhorar a eficiência da biorremediação, se 
tornou uma das alternativas eficazes para minimização dos impactos ambientais. 
A intensidade da biodegradação dos hidrocarbonetos no solo é influenciada por vários 
fatores ambientais, como qualidade e quantidade de contaminantes, populações microbianas 
endógenas, propriedades do solo, pH, temperatura, conteúdo de água e disponibilidade de 
nutrientes (WALWORTH et al., 2003). 
 
 
 
 
 
14 
 
1.1 PROBLEMA DE PESQUISA 
 
 
A forte industrialização e o desenvolvimento econômico do Brasil, principalmente, a 
partir da década de 70, exigiram grande estruturação de toda a cadeia produtiva dos derivados 
do petróleo, desde novas descobertas de campos de petróleo passando pela formação de vários 
pólos petroquímicos e o aumento das redes de distribuição, a ponta dessa cadeia. 
Em 2010, segundo a Agência Nacional do Petróleo (ANP, 2011), no Brasil existiam 
16 refinarias, 501 bases de distribuição, 387 distribuidoras, 38.235 postos de revenda e uma 
comercialização de aproximadamente 103 mil m3/dia dos principais derivados de petróleo. 
Tendo em vista a grande cadeia de produção desses combustíveis na matriz energética, 
a probabilidade de vazamentos e de derrames durante o refino, o transporte, o armazenamento 
e a manipulação ainda é elevada. 
A busca por fontes energéticas alternativas tem sido estimulada, devido à preocupação 
em diminuir os índices elevados de poluição e a dependência de combustíveis fósseis. Por 
esse motivo, vem sendo explorada cada vez mais a utilização de biocombustíveis, como o 
biodiesel cujas fontes são renováveis, podendo, desse modo, ser produzido a partir de óleos 
vegetais ou de gorduras animais. 
Nessa mesma velocidade, o estudo de novas técnicas para remediação de áreas 
contaminadas vem sendo realizado, uma vez que vazamentos e derrames acidentais durante o 
refino, o transporte e, principalmente, durante a estocagem ainda são uma problemática 
constante. 
Segundo um histórico de acidentes relacionados ao transporte de cargas perigosas no 
estado do Rio Grande do Sul, foram registrados, pela Fundação Estadual de Proteção 
Ambiental Henrique Luiz Roessler/RS (FEPAM), no período de 1994 a julho/2011, 516 
acidentes com produtos químicos das mais diversas origens. Aproximadamente 31% desse 
montante estavam relacionados ao derramamento de combustíveis tanto derivados do petróleo 
quanto de origem renovável, como o biodiesel, apresentando maior prevalência de acidentes 
ocasionados por derrame de óleo diesel. Dentro desse histórico, aproximadamente 94% dos 
acidentes ocorreram em rodovias ou ferrovias, sendo o solo, portanto, o compartimento 
ambiental mais impactado. 
Com o intuito de mitigar as ocorrências de contaminação de combustíveis dessa 
natureza no solo, vem se utilizando cada vez mais estratégias de remediação para 
15 
 
descontaminar ambientes impactados. A biorremediação é uma técnica de remediação do 
local contaminado que utiliza processos biológicos. 
A técnica de bioaumentação utiliza a inserção dos microrganismos para acelerar o 
processo de degradação do contaminante. O elevado potencial do uso de microrganismos, 
apontados na literatura como agentes degradadores das mais diversas substâncias indica o 
tratamento biológico como um dos mais eficientes modos de reduzir os efeitos adversos dos 
hidrocarbonetos sobre o meio ambiente (ALEXANDER, 1999). Desta forma, a aplicação da 
técnica de bioaumentação vem se destacando como uma das estratégias mais promissoras a 
serem adotadas no tratamento de solos contaminados por hidrocarbonetos de petróleo. 
As técnicas de biorremediação são muito utilizadas para remediar áreas contaminadas 
por hidrocarbonetos de petróleo em função do seu custo-benefício. No caso da bioaumentação 
in situ, ainda não se tem conhecimento do comportamento e da distribuição espacial (radial) 
dos microrganimos inseridos no solo. Além disso, não encontram-se dados na literatura de 
formas de injeção in situ dos microrganismos selecionados para degradação de 
hidrocarbonetos de petróleo, de uma forma que abranja toda a área impactada. 
Buscam-se as respostas para as seguintes questões: Qual a eficiência da técnica de 
bioaumentação num processo de remediação de solo contaminado com biodiesel puro 
(B100)? Qual a influência da umidade no processo de bioaumentação? Como ocorre a 
distribuição radial dos microrganismos inseridos no solo? 
A hipótese deste estudo situa-se no fato de que o uso da técnica de bioaumentação 
pode ser uma metodologia eficiente para a biodegradação do biodiesel. Caso esta hipótese 
seja correta, a pressão de injeção dos microrganismos abrangerá toda a área afetada e a 
umidade no meio influenciará o comportamento dos microrganismos no processo de 
degradação. 
 
 
1.2 JUSTIFICATIVA 
 
 
Nas últimas décadas, o aumento de acidentes envolvendo transporte de petróleo e seus 
derivados com a consequente contaminação do ambiente por esses compostos, resultaram em 
pesquisas que objetivam isolar e identificar microrganismos com a capacidade de degradar 
16 
 
hidrocarbonetos de petróleo para uma eventual utilização em processos de recuperação das 
áreas poluídas. 
A aplicação de processos biológicos ao tratamento de solos contaminados por 
hidrocarbonetos de petróleo tem despertado um grande interesse das comunidades científica e 
industrial, nas últimas décadas. São processos de tratamento que utilizam microrganismos 
(bactérias, fungos e leveduras) para reduzir ou eliminar compostos orgânicos perigosos ao 
meio ambiente e à saúde humana, que se acumularam no ambiente. Entre as principais 
vantagens do emprego dos processos biológicos está o seu baixo custo, comparando-se com 
os processos convencionais (DAVIS et al., 1995). 
Além disso, são processos naturais, com baixo consumo de energia e que causam 
poucas mudanças nas características físicas, químicas e biológicas do meio. Entre as técnicas 
biológicas de tratamento de solos contaminados, encontra-se a técnica de bioaumentação. 
Nesta técnica, há a inserção de microrganismos selecionados no solo contaminado a fim de 
degradar o contaminante presente. 
No Brasil, há uma grande quantidade de solos contaminados por hidrocarbonetos que 
precisam de tratamento de baixo custo e ambientalmente correto. A bioaumentação é um 
processo que atende a esses quesitos. Contudo, o emprego desta técnica apresenta um desafio 
tecnológico devido à importância de se conhecer a influência dos microrganismos presentes 
no solo nos processos biodegradativos dos contaminantes. 
Com a quantidade de microrganismos naturalmente presentes no solo, já ocorre 
degradação, mas esta ainda é muito lenta, sendo assim a estimulação das populações nativas é 
uma das melhores formas de aumento da atividade microbiana na área contaminada e melhor 
eficiência na degradação. 
Providenti et al. (1993) afirmam que as condições ambientais podem afetar o processo 
de biodegradação em dois níveis: influenciando o crescimento e a atividade microbiana e 
influenciando as propriedades físicas e químicas dos poluentes. Os efeitos das diferentes 
condições ambientais impostas ao sistema solo/poluentes/microbiota podem ser interativos, o 
que torna difícil prever um modelo de comportamento deste sistema. A otimização das 
condições ambientais é, portanto, uma etapa fundamental no desenvolvimento de qualquer 
tecnologia a ser adotada no processo de biorremediação de solos contaminados. 
 
 
 
17 
 
1.3 OBJETIVO GERAL 
 
 
O objetivo geral do trabalho foi avaliar a degradação de biodiesel em solo através 
da técnica de bioaumentação in situ. 
 
 
1.4 OBJETIVOS ESPECÍFICOS 
 
 
Os objetivos específicos foram: 
a) Projetar e montar um equipamento para desenvolver a técnica de bioaumentação in 
situ; 
b) Avaliar a distribuição espacial (radial e profundidade) da degradação qualitativa e 
quantitativamente; 
c) Avaliara influência da umidade no processo de biorremediação. 
 
 
 
 
18 
 
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 
 
 
2.1 POLUIÇÃO DE SOLOS POR HIDROCARBONETOS 
 
 
A poluição de solos por hidrocarbonetos de petróleo tornou-se uma preocupação 
ambiental em muitas partes do mundo. Os fatores que contribuíram para isso foram à forte 
industrialização e o desenvolvimento econômico do Brasil, a partir da década de 70, que 
exigiram grande estruturação de toda a cadeia produtiva dos derivados do petróleo, desde 
novas descobertas de campos de petróleo passando pela formação de vários pólos 
petroquímicos e o aumento das redes de distribuição (VAZ et al., 2008). 
Diante de toda essa estrutura logística da produção e comercialização do petróleo e de 
seus derivados, as preocupações relacionadas ao potencial de contaminação de solos e águas 
subterrâneas, principalmente por vazamentos de tanques de armazenamento subterrâneos em 
postos de combustíveis, vêm crescendo (MARIANO, 2006). 
Pearson e Oudijk (1993) relataram que as principais causas de vazamentos 
relacionados aos sistemas de armazenamento subterrâneos de combustíveis (SASC) 
encontrados nos postos de combustíveis são: 
a) Os tanques são frequentemente instalados sem nenhum cuidado, podendo provocar 
algum tipo de dano nas paredes; 
b) Os tanques normalmente não sofrem nenhum tipo de manutenção, permitindo, 
assim, que a corrosão se instale e comprometa a integridade do material. Tanques que ficam 
em contato direto com o solo também irão corroer mais rapidamente por causa da umidade e 
precipitação; 
c) Os SASC são frequentemente instalados sem a proteção catódica, e detectores de 
vazamentos; 
d) Os tanques são normalmente construídos de parede simples, sem revestimento com 
material anti-corrosivo; 
e) Oscilações do nível freático provocam condições mais favoráveis para a corrosão 
dos tanques e suas conexões quando são instalados na altura ou abaixo do nível freático. Água 
subterrânea com pH ácido pode acelerar a corrosão do tanque. 
19 
 
Segundo Mariano (2006) o transporte dos hidrocarbonetos no solo é caracterizado pela 
formação de quatro fases distintas que regulam o processo de migração do produto: fase 
líquida residual, fase líquida livre, fase dissolvida e fase vapor (Figura 1). 
 
Figura 01. Diferentes fases presentes nas zonas insaturada e saturada. 
 
 
Fonte: GUIGUER, 2000 apud MARIANO, 2006. 
 
A fase líquida residual pode existir no solo como resíduos líquidos relativamente 
imóveis, adsorvidos ou retidos entre os sólidos do solo. O líquido livre não residual que passa 
pelo solo é chamado de fase líquida livre, que quando atinge o nível d’água subterrâneo passa 
a flutuar sobre o mesmo. Hidrocarbonetos em fase dissolvida podem estar presentes na 
superfície sólida do solo formando películas, ou na água do solo; quando atingem o nível 
20 
 
d’água subterrâneo formam a chamada pluma de contaminação. Os hidrocarbonetos em fase 
de vapor podem existir como componentes do vapor do solo, podendo também se condensar e 
adsorver-se na superfície sólida ou dissolver-se na água do solo (GUIGUER, 2000 apud 
MARIANO, 2006). 
 
 
2.2 BIODIESEL 
 
 
A possibilidade de uso de óleos vegetais como combustíveis é conhecida desde o final 
do século XIX. No entanto, combustíveis baseados em óleos vegetais passaram a ter 
importância após a crise do petróleo na década 70, quando os óleos vegetais, de grande 
importância na indústria de alimentos, passaram a ser testados como combustível, 
considerando-se uma alternativa ao diesel de petróleo (SCHLEICHER et al., 2009). 
A constituição química do biodiesel é de ésteres metílicos ou etílicos de ácidos graxos 
de cadeia longa, os quais são obtidos, respectivamente, pela transesterificação de 
triacilglicerídeos (derivados de óleos vegetais ou de gordura animal) com metanol ou etanol. 
No processo de transesterificação, a reação entre os triacilglicerídeos e o álcool é catalisada 
por um ácido ou uma base, ou uma enzima (lipase), resultando na produção do biodiesel e de 
subprodutos como o glicerol (ANP, 2003). 
 
Figura 02. Reação global da transesterificação. 
 
Fonte: Adaptado de Freedman et al. (1986); Noureddini e Zhu (1997) apud POSSATO (2009) 
 
A baixa complexidade estrutural do biodiesel é devido à sua composição ser 
predominantemente de oito diferentes ácidos graxos (C12-C18) metil esterificados, incluindo 
oleato, palmitato, estearato, linoleato, miristico, laureato e linolenato, e a concentração de 
21 
 
cada ácido graxo variam de acordo com a fonte de origem do biodiesel (MURUGESAN et al., 
2009 a, b). No entanto, o perfil de ácidos graxos do óleo de soja favorece o processo de 
oxidação deste biocombustível, devido a quantidade de ácidos graxos insaturados, 
principalmente ácido linoléico (C18:2) (53%), oléico (C18:1) (23%), palmítico (11%), 
linolênico (C18:3) (8%) e esteárico (C18:0) (4%) (DOMINGOS et al., 2007). 
O processo de degradação oxidativa do biodiesel pode ser ativado pela luz, ou seja, 
está sujeito a degradação por foto-oxidação. Este tipo de oxidação é um mecanismo que 
envolve a adição direta de oxigênio singlete (O2) aos ácidos graxos insaturados. O oxigênio 
singlete reage diretamente com as duplas ligações presentes no óleo, produzindo 
hidroperóxidos (FERRARI e SOUZA, 2009). 
Além da foto-oxidação, o biodiesel tende a se oxidar sob influência de outras 
condições abióticas como calor, umidade, ar atmosférico e metais. Umas das consequências 
da oxidação é o aumento da viscosidade do biodiesel, resultando em reações de condensação 
envolvendo as duplas ligações (KNOTHE, 2007). 
Segundo Dias (2008) os óleos utilizados na base do biodiesel são higroscópicos por 
natureza, ou seja, facilmente absorvem e retêm umidade. No entanto, Gerpen et al. (1997) e 
Vieira et al. (2006) confirmam que o biodiesel apresenta uma grande afinidade com água. 
Esta propriedade higroscópica do produto eleva consideravelmente seu teor de água 
simplesmente ao entrar em contato com a umidade do ar. Vieira et al. (2006) verificaram que 
a capacidade de absorção de água do biodiesel é cerca de trinta vezes maior do que absorção 
de água do diesel de petróleo. Gerpen et al. (1997) constataram que o biodiesel de soja é 
capaz de absorver 40 vezes mais água do que o diesel. Posteriormente, Vieira et al. (2007) 
constataram que a capacidade de absorção de água, em misturas biodiesel/diesel, aumenta 
com o aumento do teor de biodiesel. 
Segundo Bücker (2009) uma das vantagens do biodiesel (do ponto de vista ambiental), 
em relação ao diesel de petróleo, é sua maior biodegradabilidade, que estaria relacionada à 
ausência de moléculas aromáticas, disponibilidade de pontes de éster de alta energia, e as 
propriedades higroscópicas. 
Segundo Pasqualino et al. (2006), o biodiesel é um combustível renovável limpo, 
obtido a partir de matérias-primas orgânicas, como óleos vegetais ou gordura animal, e 
principalmente produzido por meio da transesterificação do óleo ou gordura, com um 
álcool de cadeia curta na presença de um catalisador (geralmente, NaOH ou KOH). As 
propriedades físico-químicas do biodiesel são semelhante a do combustível diesel, e pode, 
22 
 
portanto, total ou parcialmente, substituir o diesel fóssil em motores de ignição 
por compressão. O biodiesel também tem muitas vantagens ambientais quando toma em 
consideração a redução na emissão de contaminantes, e é biodegradável e não-tóxico. 
 
 
2.3 BIORREMEDIAÇÃO 
 
 
A tecnologia de biorremediação tornou-se importante para a restauração de ambientes 
poluídos por resíduos de petróleo, pois utilizam a capacidade dos microrganismos em 
biodegradar ou biotransformar as mais diversas substâncias perigosas (DIBBLE e BARTHA, 
1979; GENOUW et al., 1994; BALBA et al., 1998; MACNAUGHTON et al., 1999; 
RHYKERD et al., 1999; MISHRA et al., 2001; VASUDEVAN e RAJARAM, 2001; 
RAHMAN et al., 2003). A biorremediação possui avantagem de ser um processo natural que 
promove a destruição ou a transformação a produtos menos tóxicos de muitos poluentes 
ambientais. 
Desde as décadas passadas, as estratégias de biorremediação têm sido consideradas 
eficazes e de baixo custo para a remediação de solos contaminados por petróleo e de outros 
compostos orgânicos evitando proporcionar maiores distúrbios na área ambientalmente 
impactada (MORAIS, 2005). 
A biorremediação de óleo diesel e misturas de diesel/biodiesel em solo pode ser 
promovida pela estimulação de microrganismos endógenos, com a introdução de nutrientes e 
oxigênio no solo (bioestimulação) (SEKLEMOVA et al., 2001), ou através da inoculação e 
introdução de um consorcio microbiano enriquecido no solo (bioaumentação) (RICHARD e 
VOGEL, 1999, BARATHI e VASUDEVAN, 2001 apud BENTO et al., 2004). 
O tratamento biológico é sempre necessário para avaliar a viabilidade de testes em 
laboratório para determinar o potencial microbiano em degradar poluentes e avaliar 
estratégias para otimizar a taxa de degradação antes do projeto de escala real in situ ou ex situ 
(MARIANO et al., 2007). 
Braddock e Cattedrall (1999) avaliaram a biorremediação como uma estratégia de 
tratamento de locais contaminados com hidrocarbonetos de petróleo, esta técnica tem como 
dificuldade estabelecer em que ponto a degradação por microrganismos está ocorrendo. 
23 
 
 Trindade (2002), Pala (2002) e Borges (2001) realizaram estudos voltados para a 
remediação de solo argiloso, contaminado com petróleo, utilizando a biodegradação como 
técnica. 
No Brasil, a maioria dos solos apresenta elevados teores de argila, estes são 
denominados de Latossolos, que são os mais comuns e mais ricos em óxidos de Fe e Al (estes 
óxidos fixam bastante fósforo no solo) (RESENDE, 2002). 
Tendo em vista que, os hidrocarbonetos são pouco solúveis em água, estes são 
facilmente adsorvidos pela argila ou frações de húmus no solo e sofrem partição lenta para a 
fase aquosa, no qual serão metabolizados pelos microrganismos (BARDI et al., 2000). De 
acordo com Huang et al. (2000), em solos insaturados, a biodegradação de hidrocarbonetos de 
petróleo será influênciada pela área de interface entre o óleo e a água. A área de interface, por 
conseguinte é um dos fatores limitantes para o crescimento microbiano e para a 
biodegradação. 
As tecnologias de biorremediação in situ (atenuação natural, bioestimulação, 
bioventilação, bioaumentação) possuem baixo custo relativo quando comparadas às 
tecnologia ex situ (landfarming, compostagem, biopilhas e biorreatores). Entretanto, há uma 
grande dificuldade de aplicá-las na recuperação de solos contaminados por petróleo e/ou 
derivados quando estes apresentam características argilosas, bastante comuns no Brasil. 
Dentre as tecnologias ex situ, a utilização de biorreatores apresenta maior aplicabilidade no 
tratamento de solos contaminados de natureza argilosa, permitindo o monitoramento efetivo 
do processo, maior controle das variáveis (valor de pH, temperatura, umidade, etc.) e melhor 
incorporação de aditivos. Além disso, os biorreatores são sistemas completamente fechados 
que permitem o controle de emissões e possibilita, na maioria dos casos, a redução do tempo 
de processo (RAIMUNDO e RIZZO, 2002). 
Trindade et al. (2002) relataram que derrames de óleos em solos argilosos tem 
estimulado diversos estudos na área de biorremediação. Isto porque há grande dificuldade de 
remediar estes solos devido às fortes interações entre o solo e os contaminantes, além da baixa 
permeabilidade. Contudo, avaliaram a eficiência da remoção de poluentes através da adição 
de microrganismos nativos de solos (Nocardia nova, Pandoraea sp., Rhodotorula glutinis) 
definindo o melhor “pool” a ser utilizado no tratamento. Foi avaliada também a eficiência da 
das taxas de nutrientes (C:N:P) ao longo do processo. 
 
 
24 
 
2.3.1 Fatores que interferem no processo de biorremediação 
 
 
2.3.1.1 Nutrientes 
 
 
Siqueira et al. (1999) destaca entre os macronutrientes, o carbono como a principal 
fonte de nutrientes da célula microbiana, participando com 47% da sua matéria seca, sendo 
suas fontes as mais diversas, como aminoácidos, ácidos graxos, ácidos orgânicos, açúcares e 
compostos aromáticos. Em ambientes naturais, o carbono é o nutriente que normalmente 
limita o crescimento microbiano sendo que os nutrientes inorgânicos estão presentes em 
quantidades que normalmente excedem as demandas das comunidades microbianas 
(ALEXANDER, 1999). 
Além do carbono, outros nutrientes básicos (macronutrientes) exigidos para o 
desenvolvimento microbiano são o nitrogênio, hidrogênio, oxigênio, fósforo, enxofre e, em 
baixo nível, diversos metais (Fe, Mn, etc.), podendo variar de acordo com o poluente 
(MARIANO, 2006). 
Segundo Frankenberger (1992) e Spinelli (2005) o nitrogênio é a chave da produção 
de proteínas e ácidos nucléicos. O fósforo ocorre na natureza na forma de fosfatos inorgânicos 
e orgânicos, sendo os primeiros (PO4-2) muito utilizados no crescimento microbiano, e os 
últimos utilizados sob a ação das enzimas fosfatases (SIQUEIRA et al., 1999). O fósforo é 
necessário na produção de ATP para funções metabólicas, além de constituir ácidos nucléicos, 
fosfolipídeos e ácidos tecóicos (FRANKENBERGER, 1992; SPINELLI 2005). 
Outros nutrientes que podem influenciar a degradação dos hidrocarbonetos no solo são 
o ferro e o enxofre, porque desempenham funções celulares que estão intimamente 
relacionadas ao metabolismo dos hidrocarbonetos, como a participação na estrutura das 
enzimas que realizam a degradação destes compostos nas células microbianas (JACQUES et 
al., 2007). 
Para que um microrganismo utilize os compostos oleosos como fonte de carbono e 
energia para o seu crescimento é necessário que possua várias enzimas que transformam as 
complexas moléculas em intermediários comuns das suas rotas catabólicas (MORAES e 
TORNISIELO, 2009). 
25 
 
As fontes de nitrogênio mais comuns utilizados em solos contaminados incluem 
nitrato de amônia e ureia, sendo que a ureia não é muito utilizada porque os óleos refinados 
inibem a hidrólise da mesma para amônia e CO2 (SPINELLI, 2005). 
Horel e Schiewer (2009) em um estudo sobre a degradação de diesel e um combustível 
sintético afirmam que adicionando nutrientes (N–P2O5–K2O) ao solo contaminado em uma 
relação de 300mg/kg, a remoção dos contaminantes foi 50% maior do que uma amostra sem a 
adição de nutrientes. 
Gallego et al. (2001) e Gogoi et al. (2003) demonstraram que a biorremediação de 
solos poluídos por hidrocarbonetos de petróleo pode ser acelerada com a adição de nutrientes. 
 
 
2.3.1.2 Umidade 
 
 
O teor de umidade do solo afeta diretamente a biodisponibilidade de contaminantes, a 
transferência de gases, o nível de toxicidade dos contaminantes, a movimentação e o estado 
de crescimento dos microrganismos e a distribuição das espécies (COOKSON, 1994). 
Segundo Spinelli (2005), a água, ou umidade do solo é o veículo de transporte de 
nutrientes e do oxigênio para fora e dentro das células dos microrganismos. Pode estar 
presente em três formas, que são: livre, capilar (presente nos poros do solo e é aquela 
disponível para os microrganismos) e higroscópica (interage com a matriz do solo e não está 
geralmente disponível). A escassez assim como o excesso de água no solo é um fator 
limitante uma vez que as reações metabólicas dependem desta para ocorrer e o seu excesso 
pode inibir a passagem de oxigênio através do solo. 
O volume total de poros de determinado solo varia de 50% a 60%, sendo 15% a 45% 
ocupados pela água e o restante por gases. Os gases presentes no solo são os mesmos 
encontrados na atmosfera (N2, O2, CO2) além daqueles decorrentes da atividade biológica 
como, por exemplo, o CH4 e o H2S (SIQUEIRA et al., 1999). Tanto os gases como a água 
competem pelo espaço poroso do solo. Dessa forma, pode-se estabelecer aseguinte relação: 
quando o solo está parcial ou totalmente preenchido por água, a disponibilidade de gases para 
os microrganismos é menor, ou seja, tem menos disponibilidade de oxigênio para as 
atividades metabólicas dos microrganismos e consequentemente menor degradação 
(MOREIRA e SIQUEIRA, 2002). 
26 
 
A umidade do solo é essencial para a biodegradação uma vez que a maioria dos 
microrganismos vive no filme d’água em torno da partícula do solo. A degradação do óleo 
pelos microrganismos do solo ocorre na interface óleo-água (McGILL et al., 1981). O 
tamanho da interface óleo-água limita o espaço de adesão das bactérias e, consequentemente, 
um aumento desta área estimularia a degradação microbiana (POREMBA et al., 1993). A 
baixa solubilidade de compostos orgânicos em água limita a ação dos microrganismos. 
Segundo Ortega-Calvo et al. (1997), os microrganismos do solo degradam os compostos 
dissolvidos em água mais facilmente que aqueles sorvidos na matriz do solo. 
De acordo com dados da literatura, o teor de umidade deve estar na faixa de 25-85% 
da capacidade de campo do solo, sendo a faixa ótima de 50-80% para a biodegradação de 
contaminantes em solo (WDNRBRRM, 2004). No entanto, não há unanimidade quanto ao 
teor ótimo de umidade, posto que alguns autores citam que este se encontra na faixa de 35-
65% da capacidade de campo do solo (HUPE et al., 2001). 
O principal problema da saturação do solo é a mudança de um ambiente aeróbico para 
outro anaeróbico. Em condição de anaerobiose, o metabolismo é drasticamente reduzido 
devido à própria falta de oxigênio e/ou a produção, nesta condição, de toxinas de origem 
microbiológica. Além disso, a mudança do sistema aeróbico para anaeróbico, normalmente 
acarreta alterações na relação número de células de fungos por números de células de 
bactérias, geralmente prejudicando o processo de biodegradação (ALMEIDA e CARVALHO, 
1995). 
 
 
2.3.1.3 pH 
 
 
O pH ótimo para a ação dos microrganismos é usualmente próximo da neutralidade, 
mas muitos microrganismos presentes nos solos podem agir sem prejuízos de suas funções 
para valores de pH entre 5 e 9 (CORSEUIL e ALVAREZ, 1996). Tem sido relatado que o pH 
ideal para ação dos microrganismos presentes no solo deve estar entre 5,5 e 8,5 
(CARDOSO,1992). 
Wei et al. (2005) estudaram a degradação de lamas oleosas de petróleo, monitorando 
alguns fatores importantes para a degradação. Os valores ideais para degradação deste 
contaminante foram de pH 7 a 8. 
27 
 
2.3.1.4 Temperatura 
 
 
A temperatura do solo é função da relação entre a quantidade de energia calorífica 
absorvida e perdida, sendo que o primeiro fato depende da cobertura vegetal, tipo de solo, 
umidade entre outros. A temperatura do solo sofre variações diárias e sazonais, com marcada 
influência nos horizontes superficiais, portanto, na região de maior atividade microbiana 
(CARDOSO et al., 1992). 
A temperatura é um dos fatores ambientais mais importantes que influênciam a 
atividade e a sobrevivência dos microrganismos (CORSEUIL e ALVAREZ, 1996). Baixas 
temperaturas diminuem a fluidez e a permeabilidade da membrana celular, que controla o 
transporte de nutrientes (e contaminantes) entre o meio exterior e o interior da célula 
microbiana. Altas temperaturas são associadas com atividades enzimáticas mais altas e taxas 
de biodegradação mais rápidas, até um valor que é específico de cada espécie (CORSEUIL e 
WEBER, 1994). 
Ferguson et al. (2003) também verificaram o efeito da temperatura na mineralização 
de petróleo em sedimentos coletados da Antártida e demonstraram que existe uma correlação 
positiva entre eles. Em temperaturas próximas ao ponto de congelamento da água foi 
verificado a ausência da mineralização dos hidrocarbonetos do petróleo enquanto que a 37ºC 
e 42ºC foram observadas as maiores taxas de mineralização o que surpreendeu os 
pesquisadores pois os microrganismos presentes no sedimento apresentaram temperaturas 
ótimas de crescimento entre 20 e 30ºC. 
Coulon et al. (2005) estudaram a influência da temperatura junto com adição de 
nutrientes na degradação de hidrocarbonetos de petróleo, para um solo da antártica. Os 
autores afirmam que o aumento da temperatura do solo de 4 °C para 20 °C favoreceu muito a 
degradação destes contaminantes. 
 
 
2.3.2 Técnicas de biorremediação 
 
 
2.3.2.1 Atenuação natural monitorada 
 
28 
 
 
A atenuação natural é uma forma de remediação que envolve a atividade microbiana 
sem que haja intervenção humana, apenas o monitoramento do processo de degradação 
natural. É uma técnica simples, normalmente lenta, que depende dos processos naturais para 
reduzir a toxicidade da massa de um contaminante no solo (SCOW e HICKS, 2005). No 
entanto, as condições ambientais devem ser adequadas para se empregar tal técnica. Além 
disso, é necessária a presença de microrganismos nativos capazes de biodegradar o 
contaminante presente no solo (BAPTISTA, 2007). 
Baptista e Rizzo (2004) realizaram estudos acompanhando o processo de atenuação 
natural de solo contaminado por petróleo. Os resultados obtidos nos dois primeiros meses de 
acompanhamento do processo de atenuação natural de duas amostras de solo contaminado 
com 5 e 10% de óleo cru indicaram uma redução de 5 e 12%, respectivamente, no teor do 
contaminante. 
Meyer (2011) estudou a biodegradação de misturas de diesel/biodiesel em dois tipos 
de solos por atenuação natural, os autores verificaram que os solos argilosos degradaram mais 
facilmente que os solos arenosos, isso se deve, ao solo argiloso possuir mais CTC (capacidade 
de troca catiônica) que o solo arenoso, no entanto, auxiliando a quebra das ligações covalentes 
do xenobiótico. Neste estudo foram realizadas a quantificação de CO2, a atividade enzimática 
e a contagem de microrganismos. A contagem de bactérias diminuiu após o 13° dia de 
ensaios. O FDA (Hidrólise de Diacetato de Fluoresceína) se mostrou menor à medida que 
aumentava a concentração de biodiesel. 
 
 
2.3.2.2 Bioestimulação 
 
 
A bioestimulação é uma técnica que estimula o crescimento da população microbiana 
pela adição de nutrientes ao solo e aceptores de elétrons. 
Devido à elevação da população de microrganismos, decorrente da adição de 
nutrientes e aceptores de elétrons, os hidrocarbonetos são, supostamente, degradados mais 
rápidos na bioestimulação do que na biorremediação natural (SARKAR et al., 2005). 
Margesin e Schinner (2001) compararam a biorremediação de solo poluído por óleo 
diesel com concentração inicial de 2612 mg/kg de solo através da atenuação natural e 
29 
 
bioestimulação por fertilizantes e verificaram redução de aproximadamente 70% no solo 
bioestimulado enquanto que no solo não tratado a redução foi de 50%. Estes autores relataram 
ainda que no solo que recebeu fertilizantes, o número de microrganismos, a respiração do solo 
e as atividades das enzimas catalase e lipase tiveram aumento significativo estando 
correlacionados com a diminuição da concentração de hidrocarbonetos. 
Baptista et al. (2004) utilizaram a bioestimulação no tratamento de solos argilosos 
contaminados com petróleo e verificaram ser uma ferramenta a mais no emprego de 
microrganismos para biodegradação de xenobióticos, no entanto, é necessária a otimização do 
processo avaliando a relação de fontes de nutrientes necessárias, a temperatura e o pH. 
Castro et al. (2005) utilizaram o nitrato de potássio (KNO3) e o peróxido de hidrogênio 
na biorremediação in situ de solos contaminados por petróleo, e observaram nos tratamentos 
dos quais foram aplicados o peróxido de hidrogênio e nitrato de potássio, respectivamente, 
que apresentaram reduções de hidrocarbonetos totais de petróleo (HTP) de 86 e 91%, 
indicando que a adição dos compostos estimularam a biodegradação e descontaminação de 
solos com hidrocarbonetos de petróleo e que esta é uma técnica de remediação de subsolos 
contaminados, desdeque os fatores limitantes que inibem a atividade dos microrganismos 
sejam adequados para que estes possam agir. 
Mariano et al. (2007) estudaram a biodegradação do óleo diesel pelas técnicas de 
bioestimulação (adição de soluções de nitrogênio e fósforo ou surfactante Tween 80) e 
bioaumentação (consorcio bacteriano isolado de um sistema de landfarming). A eficiência de 
degradação foi satisfatória nas duas técnicas utilizadas, mas se obteve melhores resultados 
quando adicionado nutrientes. A remoção de hidrocarbonetos totais de petróleo (TPH) foram 
de 45,5% em 55 dias de tratamento. 
Abdulsalam e Omale (2009) compararam as técnicas de bioaumentação e 
bioestimulação em um solo contaminado com óleo de motor usado. Como resultado foi 
observado que o tratamento com bioestimulação foi o mais efetivo, sendo que quando 
acopladas ambas as técnicas também foi observada significativa degradação. O tratamento 
com bioestimulação obteve melhores resultados quando adicionado nutrientes para os 
microrganismos endógenos, os microrganismos tiveram uma maior atividade metabólica. 
Porém, quando o tratamento envolveu a inserção de microrganismos exógenos, houve uma 
competição maior de nutrientes entre os microrganismos endógenos e os exógenos. 
Meneghetti et al. (2009) avaliaram a atividade microbiológica em solo argiloso 
contaminado com biodiesel, pelos processos de biorremediação: atenuação natural e 
30 
 
bioestimulação (NPK). A maior atividade microbiológica ocorreu nos tratamentos de 
bioestimulação, apresentando completa redução dos ácidos mirísticos (C14:0) e linolênico 
(C18:3), sendo que a maior eficiência de degradação foi de 90%. 
Thomé et al. (2010), avaliaram a degradação do biodiesel no solo pelas técnicas de 
atenuação natural e bioestimulação. A técnica de bioestimulação foi a mais eficiente na 
descontaminação de um solo argiloso contaminado com biodiesel quando comparado ao 
processo de atenuação natural. A adição de nutrientes (N e P) resultou na maior taxa de 
degradação do biodiesel entre os tratamentos de biorremediação estudados, com 85% de 
remoção. 
Liu et al. (2010) estudaram a biorremediação de um solo contaminado por 
hidrocarbonetos de petróleo, utilizando a técnica de bioestimulação com a adição de esterco 
na área contaminada. Após um período de 360 dias, os autores obtiveram uma remoção do 
contaminante de 58,2%. 
Komilis et al. (2010) estudaram o efeito da adição de nitrogênio na biorremediação 
aeróbia de um solo contaminado com diesel. O solo foi contaminado artificialmente em uma 
concentração inicial de 2% de diesel. O nitrogênio foi adicionado como NH4Cl em uma única 
carga no início do experimento, em concentrações de 0, 100, 250, 500, 1.000 e 2.000 mg N/kg 
de solo seco. Os resultados mostraram que as condições ideais para a degradação do diesel em 
função do teor de N adicionado foi de 250 mg N/kg qual resultou no maior consumo de 
oxigênio e consequentemente maior degradação do contaminante, assim a concentração de N 
ideal ficaria na faixa de aproximadamente 0,15 g N/g de diesel degradadas ou 1400 mg N/kg 
de solo seco, com base na concentração inicial de diesel utilizado no estudo. 
Kauppi et al. (2011) estudou a biorremediação de um solo contaminado com óleo 
diesel em condições de frio. Foram adicionados nutrientes e oxigênio para bioestimulação e 
bactérias com sequencia de RNA clonados. O autor constatou que a bioestimulação 
favoreceu a biorremediação, enquanto o bioaumento não teve qualquer efeito adicional. 
 
 
 
 
 
 
31 
 
2.3.2.3 Bioventilação 
 
 
A técnica de bioventing ou bioventilação como é conhecida, caracteriza-se pela adição 
de oxigênio no solo para estimular o crescimento dos organismos naturais e/ou introduzidos 
pela bioaumentação (MENEGHETTI, 2005). 
De acordo com Borden et al. (1995), quase todos os hidrocarbonetos de petróleo são 
biodegradáveis sob condições aeróbicas. O oxigênio é um co-substrato que pode iniciar o 
mecanismo de biodegradação e, depois de iniciado o metabolismo, pode também funcionar 
como aceptor de elétrons para a geração de energia. Em altas concentrações de 
hidrocarboneto, a biodegradação aeróbia pode não ser suficiente para degradá-los 
completamente. Quando o oxigênio é esgotado e o nitrato está presente, os microrganismos 
anaeróbios facultativos utilizarão o nitrato como aceptor final de elétrons em substituição ao 
oxigênio. 
Raimundo e Rizzo (2002) avaliaram a eficiência de remoção de petróleo de um solo 
areno-argiloso contaminado por óleo cru, através do uso de aditivos (nutrientes, 
microrganismos, surfactantes, enzimas comerciais, dentre outros), em um biorreator. O 
biorreator proporcionou melhor incorporação dos aditivos ao meio, tendo como processo a 
biodegradação aeróbia. A aeração do biorreator foi realizada diariamente durante uma hora 
com vazão de 20 L/min, com o objetivo de suprir a demanda de oxigênio requerida pelos 
microrganismos. De uma forma geral, a condução do processo no biorreator teve como 
consequência uma elevação nas eficiências de biodegradação dos poluentes. 
Cunha et al. (2004) estudaram a remediação de um solo residual de gnaisse (areno 
siltoso), contaminado com gasolina e etanol, com o uso de bioventing, observando o 
crescimento dos microrganismos no solo. Um fluxo constante de 13,8 kPa foi injetado por um 
compressor para garantir oxigenação constante do solo. Os autores concluíram que o 
bioventing é uma boa técnica para auxiliar na descontaminação do solo, mas que no caso de 
contaminação com gasolina não surtiu grandes efeitos, após 100 d de descontaminação. 
Byun et al. (2005) realizaram o monitoramento de um solo arenoso contaminado 
artificialmente com diesel através da técnica de bioestimulação com oxigênio, analisando três 
diferentes vazões de ar que foram de 5, 10 e 20 mL/min. As amostras de solo foram 
contaminadas com 10 g TPH/Kg de solo e a relação C:N:P foi ajustada para 100:10:1. Os 
resultados para a remoção dos TPH (hidrocarbonetos totais de petróleo) em função da taxa de 
32 
 
ar foram muito semelhantes, sendo que o valor ótimo considerado para a degradação abiótica 
dos TPH foi de 5 mL/min. A degradação do compostos foi melhor avaliada fazendo a 
contagem microbiológica e atividade da desidrogenase. 
Arrar et al. (2007) estudaram o efeito da injeção de ar em um solo silto arenoso 
contaminado com 4% de óleo diesel em massa seca. Os autores utilizaram um reator com 16 
Kg de solo contaminado, adicionando nitrogênio e fósforo, ao solo para se chegar à relação 
C:N:P de 100:10:1 e capacidade de campo de 60%. Foram montados dois reatores, sendo que 
um foi utilizado como controle. A análise da degradação foi feita através de cromatografia 
gasosa. A degradação foi mais rápida durante os primeiros 7 d, após esse período houve uma 
diminuição e uma estabilização após 10 d. A remoção proporcional de óleo diesel chegou a 
68,7%, 76,5% e 82,0% para as respectivas velocidades de fluidização de 9,9 cm/s, 13,4 cm/s 
18 cm/s (que corresponde as respectivas vazões de 1049, 1415 e 1900 mL/min). 
 
 
2.3.2.4 Bioaumentação 
 
 
A bioaumentação é um processo em que se adicionam culturas microbianas (exógenas 
ou endógenas) no meio contaminado. 
De acordo com a legislação brasileira, que dispõe sobre os processos de remediação, 
só é permitida a inoculação de microrganismos autóctones, considerando que, em função de 
suas peculiaridades ou de um uso inadequado, os microrganismos alóctones podem acarretar 
desequilíbrio no ecossistema e danos ao meio ambiente (BRASIL, 2002). 
Cunningham e Philp (2000) compararam em seu estudo as técnicas de bioaumentação 
e bioestimulação em tratamento ex situ em solo contaminado com óleo diesel, e mostraram 
que a técnica de bioaumentação foi mais efetiva, e que a adição de nutrientes não teve 
significativa mudanças de remoção. 
Pellizari e Luz (2000), afirmam que os microrganismos capazes de degradar um 
xenobióticoespecífico são encontrados com maior frequência nos locais contaminados 
previamente com o poluente. 
Quanto à eficiência do bioaumento, foi observado por Trindade (2002), quando houve 
a adição de microrganismos com habilidade para degradar o óleo cru, isolados do próprio 
solo, permitiu eliminar a fase de adaptação dos microrganismos no solo contaminado. 
33 
 
Bento et al. (2003) utilizou a técnica de bioaumentação e obteve uma degradação de 
75 % do poluente após duas semanas de experimentos, os microrganismos utilizados foram 
bactérias selecionadas de um solo contaminado. 
Rizzo e Raimundo (2003) avaliaram as técnicas de biaumento e bioestimulação no 
tratamento de solo contaminado por hidrocarbonetos de petróleo, com teor de umidade de 
50% da capacidade de campo. Os autores verificaram que a condição em que foi empregada a 
junção das técnicas, com bioestimulação na relação C:N:P de 100:1,25:1 e a bioaumentação 
empregando inóculo de 108 UFC/g solo, foi a que apresentou maior eficiência de degradação 
do contaminante. 
Mariano et al. (2009) investigou a eficiência da técnica de bioaumentação em solos 
contaminados com óleo diesel, em escala laboratorial. Os autores testaram diferentes culturas 
de bactérias e inóculos comerciais, e a que mostrou-se mais eficiência na biodegradação do 
óleo diesel foram as Staphylococcus hominis e Kocuria palustris. 
Karamalidis et al. (2010) estudaram a técnica de bioaumentação com microrganismos 
encapsulados, cepas únicas e microrganismos livres em solo arenoso. Os autores constataram 
que os microrganismos encapsulados tem mais eficiência que os microrganismos livres, pois o 
encapsulamento das células microbianas permite que os microrganismos permaneçam 
protegidos por mais tempo, facilitando a sua sobrevivência no ambiente contaminado. 
Li et al. (2010) estudaram a biorremediação de solo contaminado com borra oleosa 
pela estimulação de microrganismos endógenos e verificaram que a inserção de 
microrganismos endógenos por bioaumentação mostrou-se eficiente, apresentando 
degradação de 58,2 %. 
Lebkowska et al. (2011) pesquisou os impactos do bioaumento múltiplo no tratamento 
do solo contaminados por combustíveis. O bioaumento múltiplo de solo com microrganismos 
indígenas esta sendo aplicada na biorremediaçao de solo contaminado com altos níveis de 
concentração de diesel ou outros hidrocarbonetos. A inoculação múltipla de solo com 
indígenas microrganismos foi então aplicada e o processo teve eficiência de 80% e 98% de 
remoção de TPH para os solos tratados. 
A junção da técnica de bioaumentação com a técnica de bioestimulação tem sido 
sugerida em muitos trabalhos (CUNNINGHAM e PHILP, 2000; RIZZO e RAIMUNDO, 
2003; BENTO et al., 2005; MARIANO et al., 2007), por diminuir o tempo da 
biorremediação. 
 
34 
 
2.4 MICRORGANISMOS DEGRADADORES DE HIDROCARBONETOS 
 
 
Os microrganismos são os principais agentes responsáveis pela ciclagem do carbono 
na natureza. Em muitos ecossistemas existe uma comunidade autóctone de microrganismos 
capazes de degradar hidrocarbonetos (hidrocarbonoclásticos) (KATAOKA, 2001). 
Gutnick e Rosenberg (1977) avaliam 3 características essenciais para a utilização de 
hidrocarbonetos pelos microrganismos: 
a) um sistema eficiente de absorção de hidrocarbonetos com sítios especiais de 
ligação e/ou produção de substâncias biossurfactantes para o transporte do hidrocarboneto ao 
interior da célula; 
b) enzimas oxigenases específicas; 
c) especificidade induzida – resposta positiva do organismo ao hidrocarboneto. 
As bactérias, os fungos e as leveduras são os principais agentes biotransformadores 
devido à habilidade em degradar uma ampla variedade de substâncias xenobióticas, 
normalmente encontradas em resíduos de indústrias de óleo (URURAHY et al., 1998). 
Bactérias e leveduras aparentam ser os principais responsáveis pela degradação dos 
hidrocarbonetos em ambientes aquáticos enquanto que fungos e bactérias são dominantes no 
solo (HANSON, 1997 apud BALBA et al., 1998). 
Cho et al. (1997) desenvolveram experimentos em escala de laboratório sobre a 
biorremediação de solo contaminado por petróleo durante a guerra do Golfo em 1991 e 
verificaram que as frações saturadas de petróleo foram mais rapidamente degradadas 
comparadas às frações aromáticas pelos microrganismos isolados do local. As principais 
espécies de bactérias encontradas no solo biorremediado que supostamente foram as 
responsáveis por essa degradação foram Rhodococcus sp. e Nocarida asteróide. 
Palittapongarnpim et al. (1998) isolaram duas linhagens de leveduras de solos 
contaminados por óleo e foram identificadas como Candida tropicalis. Estas duas linhagens 
mostraram ser capazes de degradar óleo cru, porém com diferentes capacidades. A linhagem 
mais eficiente degradou 87,3% do petróleo total sendo que 99,6% dos n-alcanos foram 
degradados. Isso demonstrou que diferentes linhagens de uma mesma espécie de 
microrganismo podem apresentar diferenças na habilidade em degradar hidrocarbonetos de 
petróleo. 
35 
 
Ururahy et al. (1998) estudaram a viabilidade técnica do tratamento biológico de borra 
oleosa em escala de bancada. A partir de estímulo de microrganismos nativos presentes no 
resíduo oleoso, concluíram que os mesmos foram capazes de crescer em meio contendo borra 
de óleo como única fonte de carbono e energia. A identificação desses microrganismos 
revelou a presença das bactérias Pseudomonas cepacia, Pseudomonas aureofaciens, 
Pseudomonas picketti, Flavobacterium indologenes, Xanthomonas maltophilia e 
Ochrobactrum anthropi, das leveduras Candida tropicalis e Rhodotorula mucilaginosa, além 
de duas espécies de fungos filamentosos. 
Li et al. (2000) isolaram bactérias como Xanthomonas, Bacillus e Hyphomicrobium 
de área contaminada por petróleo a mais de 25 anos, verificando que estas eram 
potencialmente degradadoras de hidrocarbonetos. Barathi e Vasudevan (2001) isolaram uma 
linhagem de Pseudomonas fluorescens, também de solo contaminado por petróleo, com 
capacidade em degradar várias frações de hidrocarbonetos. 
Microrganismos com habilidade em utilizar hidrocarbonetos de petróleo podem ser 
encontrados em áreas poluídas ou áreas que não tiveram contato prévio com esses poluentes. 
A quantidade de microrganismos, porém, que apresentam essa habilidade geralmente é maior 
no local que foi impactado. Além disso, nas áreas expostas a esses poluentes, a condição de 
estresse ocasionada pode selecionar melhores linhagens com habilidade em degradar tais 
compostos. Os microrganismos presentes em solo contaminado por hidrocarbonetos de 
petróleo provavelmente estão adaptados a esse ambiente e podem utilizar este poluente como 
fonte de carbono e energia. 
Segundo Rosato (1997), o processo de adaptação dos microrganismos ocorre através 
de três mecanismos interrelacionados: indução e/ou desrepressão de enzimas específicas, 
mudanças genéticas que resultam na aquisição de novas atividades metabólicas e 
enriquecimento seletivo de organismos capazes de transformar os compostos. 
O uso de culturas mistas de microrganismos eucariotos e procariotos pode ser mais 
eficiente na biodegradação do petróleo, por ser este uma mistura complexa de compostos 
(BALBA, et al., 1998). Muitos trabalhos quanto à biodegradação de hidrocarbonetos de 
petróleo demonstraram o uso de consórcio de microrganismos (LI et al., 2000; MISHRA et 
al., 2001; VASUDEVAN e RAJARAM, 2001), pois sua capacidade biodegradativa é maior 
quantitativamente e qualitativamente quando comparado com a cultura pura. A comunidade 
mista pode também apresentar maior resistência frente às substâncias tóxicas, pois é maior a 
probabilidade de que um organismo que tenha a capacidade de detoxificá-las estar presente. 
36 
 
Finalmente, sendo o petróleo e seus resíduos macromoléculas, a utilização de culturas mistas 
permite uma sucessão de ataques aos mesmos, proporcionando no finaluma completa 
degradação do poluente (GRADY, 1985 apud KATAOKA, 2001). 
Ao contrário das bactérias e leveduras que mostram decréscimo na capacidade de 
degradação de alcanos com o aumento da cadeia do composto, os fungos filamentosos 
parecem ser mais hábeis em degradar ou transformar hidrocarbonetos de estrutura complexa e 
de cadeia longa. Entretanto, o metabolismo dos fungos geralmente resulta numa degradação 
incompleta que necessita da associação de bactérias para alcançar a completa oxidação do 
composto (RISER-ROBERTS, 1992). 
 
 
2.4.1 Processo de degradação do contaminante pelos microrganismos 
 
 
O crescimento dos microrganismos em uma interface de óleo/água favorece o 
aparecimento de um biofilme, cuja formação envolve as seguintes etapas: primeiro os 
microrganismos aderem a superfície de grandes gotas de óleo devido a hidrofobicidade das 
células, em seguida as células aderidas forma uma camada delgada na interface óleo/água, 
extraindo os compostos insolúveis em água da fase oleosa e utilizando os sais minerais da fase 
aquosa. Quando as células revestem as gotas de óleo produzindo biossurfactantes, a tensão 
interfacial disponível é reduzida favorecendo o crescimento microbiano. Quando o composto 
oleoso contido nas gotas desaparece, os microrganismos colonizam outras gotas (BENTO, 
2005). 
A taxa e a extensão da biodegradação de compostos orgânicos no solo, principalmente, 
para compostos hidrofóbicos, são afetadas pelas complexas interações entre as moléculas dos 
contaminantes, as partículas do solo, da água intersticial e dos microrganismos degradadores 
dos contaminantes (SEABRA, 2005). 
A questão da sorção ainda não é bem estudada, porém a sorção do contaminante pela 
superfície sólida da argila pode inibir a biorremediação por inacessibilidade dos 
microrganismos presentes ao composto sorvido (SCHMIDT, 2004). De acordo com 
Alexander (1994) alguns microrganismos são capazes de biodegradar compostos sorvidos e 
outros apenas os compostos em solução aquosa. 
37 
 
À degradabilidade do biodiesel, enzimas extracelulares como lipases e esterases têm o 
potencial de hidrolisar ligações de éster, atuando em uma variedade de xenobióticos de 
origem lipídica resultando, assim, em álcoois e ácidos graxos como produto da oxidação 
(Boczar et al., 2001). 
Segundo Meyer (2011), o mecanismo de hidrólise a partir de uma lipase ou esterase é 
composto por quatro etapas principais. Primeiro, o substrato se liga a uma serina ativa da 
enzima; em segundo lugar, um álcool é liberado e um complexo acetil-enzima é formado. Em 
seguida, há um ataque de uma forma nucleofílica (água em hidrólise, álcool ou éster), 
transformando-se em um intermediário tetraédrico. Por último, este intermediário é 
convertido em produto (um ácido ou um éster), e a enzima se desprende do substrato, 
tornando-se livre novamente (BORNSCHEUER, 2002). 
 
Figura 03. Hidrólise de um éster catalisado por lipases ou esterases. 
 
 
Fonte: Adaptado de Santos, 2009. 
 
As lipases atuam preferencialmente na degradação de ácidos graxos de cadeia longa, 
as esterases hidrolisam ésteres simples e triglicerídeos com cadeias relativamente mais curtas 
de, no máximo, C6. Além disso, se por um lado, as esterases obedecem à cinética clássica de 
Michaelis-Menten e atuam em substratos somente solúveis em água; as lipases, ao contrário, 
estão ativas em soluções hidrofóbicas saturadas e apresentam sua atividade drasticamente 
aumentada no momento em que começam a entrar em contato com uma concentração mínima 
desses substratos, sendo estes organizados em micelas ou em gotas de emulsão (MEYER, 
2011). 
 
 
38 
 
2.5 JET GROUTING – TÉCNICA DE TRATAMENTO DE SOLOS 
 
 
A técnica de tratamento de solos Jet Grouting consiste no melhoramento das 
características geotécnicas dos terrenos, realizado no interior do terreno sem escavação prévia, 
através da injeção a altas pressões (de 20 a 40 MPa). A injeção de calda de cimento é 
executada através de jatos horizontais, provenientes da transformação de energia potencial de 
injeção da calda em energia cinética, que tem a capacidade de desagregar a estrutura do 
terreno natural e assim misturar as partículas do solo com a calda de cimento, proporcionando 
um material resultante com melhores características mecânicas e de menor permeabilidade do 
que o terreno original (PINTO, 2009). 
A utilização desta técnica tem desempenhado uma função de grande importância nas 
construções de Engenharia Civil em meio urbano, áreas de grande ocupação urbana. A 
realização de fundações indiretas, reforço e recalques de fundações, a execução de contenções 
através de cortinas de colunas de Jet Grouting, são alguns exemplos onde a utilização desta 
técnica de tratamento de solo tem sido frequente (PINTO e FALCÃO, 2010). 
A técnica Jet Grouting apresenta uma grande versatilidade no melhoramento dos 
solos, uma vez que pode ser aplicada num elevado tipo de solos. Pode ser utilizada desde em 
solos incoerentes, tais como areias, seixos e cascalho assim como em solos coesivos como é o 
caso da argila e das siltes (RIBEIRO, 2010). 
A técnica do Jet Grouting tem evoluído bastante, de forma a adequar-se às diversas 
situações que são propostas, sendo assim houve necessidade de desenvolver vários sistemas 
de injeção, que são os seguintes: 
a) Sistema de Jet 1 ou simples; 
b) Sistema de Jet 2 ou duplo; 
c) Sistema de Jet 3 ou triplo. 
Para todos os sistemas é necessário definir os seguintes parâmetros: 
a) Pressão e Caudal do cimento; 
b) Número e diâmetros dos bicos de injeção; 
c) Relação entre a água e o cimento; 
d) Velocidade de subida e rotação da vara. 
 
 
39 
 
2.5.1 Parâmetros de execução do Jet Grouting 
 
 
Conforme Ribeiro (2010), no sistema de Jet Grouting é necessário definir um conjunto 
de parâmetros no projeto de dimensionamento, tais como: velocidade de subida e rotação da 
vara, pressão, injeção de calda, caudal injetado, diâmetro e número de injetores e relação 
água/cimento (a/c), conforme as equações apresentada por Carreto (2000). 
 
 
 
2.5.1.1 Velocidade de rotação da vara 
 
 
 
A equação da velocidade de rotação da vara é o número mínimo de rotações num 
determinado tempo e em cada passo de injeção, sendo em geral duas por passo por bico de 
injeção. A velocidade de rotação da vara é dada pela Equação 1. 
 
 (1) 
Onde: 
- Vr [rpm] 
- Vs [m/min] 
 
 
2.5.1.2 Velocidade de subida 
 
 
A velocidade de subida da vara depende do tipo solo, em solo não coesivos o jato 
tende a dispersar-se desagregando as partículas numa área de influência superior, em solo 
coesivos o jato tende a concentrar-se devendo, assim, optar-se por reduzir o passo, de forma a 
evitar que porções de argilas permaneçam ligadas. Geralmente adota-se passo da ordem dos 4 
centímetros em solos argilosos (em 19 segundos) e da ordem de 8 centímetros (em 19 
segundo) para solos arenosos, isto é, a velocidade de subida da vara é o tempo que a vara 
demora a subir um determina espaço. A velocidade de subida é determinada através da 
Equação 2. 
40 
 
 
φ (2) 
Sendo: 
Vs [m/min] 
Q [m³/min] 
φ [Kg/m³] 
C [Kg/m] 
 
No Quadro 1 estão representados os valores característicos para os diferentes 
parâmetros que variam dependo do sistema, conforme Pinto (2009): 
 
Quadro 1: Valores característicos dos parâmetros do sistemas de Jet Grouting. 
Sistema Simples Sistema Duplo Sistema Triplo 
Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo 
Pressão de Injeção da calda (MPa) 20 60 30 60 3 7 
Fluxo de calda (L/min) 40 120 70 150 70 150 
Pressão de Injeção de ar (MPa) - - 0,6 1,2 0,6 1,2 
Fluxo de ar (L/min) - - 2000 6000 2000 6000 
Pressão de Injeção de água (MPa) - - - - 20 50 
Fluxo de água (MPa) - - - - 70 150 
Diâmetro do bocal 
Injeção de calda 
(mm) 
1,5 3 1,5 3 4 8 
Injeção de água